Tout comme les macroinvertébrés, dès les années soixante-dix les macrophytes ont suscité l’intérêt des hydrobiologistes et leurs premières réflexions ont visé à répondre à la même
problématique de l’évaluation de la qualité des eaux. Il a été montré un lien fort entre la distribution des macrophytes et l’eutrophisation des cours d’eau liés aux rejets de nitrates et phosphates. Ainsi dès le début des années 1970, Kohler, et al. (1971) ont établi une typologie des communautés de macrophytes en relation avec les paramètres chimiques des cours d’eau. Ces auteurs allemands ont ouvert le chemin à d’autres qui ont conforté leurs résultats et développé des typologies en France (Carbiener, et al., 1990; Robach, et al., 1996; Thiébaut & Muller, 1999) et enfin ont proposé des indices biologiques (Schneider & Melzer, 2003). Contrairement, aux indices basés sur les macroinvertébrés où le calcul s’obtient souvent par le biais d’une grille à double entrée (variété, polluosensibilité), les indices macrophytiques sont calculés par des
formules relativement similaires données ci-après pour les 3 principaux indices.
Nous développerons ici les deux principaux indices européens : le rang trophique moyen (MTR) (Holmes, et al., 1999) (§1) et le Trophie-Index Macrophyten (TIM) (Schneider & Melzer, 2003) (§2), sur lesquels s’est appuyé la conception de l’indice français, l’Indice Biologique Macrophytique en Rivières (IBMR) (Haury, et al., 2006) (§3).
§1. Le Rang Trophique Moyen (MTR)
Le rang trophique moyen ou MTR (Holmes, et al., 1999) est l’indice macrophytique actuellement utilisé au Royaume Uni. Il repose sur les premiers travaux de Harding (Harding, 1981). Il a été créé dans le but de répondre à la nécessité d’améliorer la gestion des rivières en ayant une meilleure connaissance des milieux permettant ainsi une meilleure appréciation du traitement des rejets urbains. Il évalue la situation trophique des communautés installées.
Le protocole de cet indice se base sur un relevé effectué sur des sites d’une longueur de 100m, un croquis de la station suivie peut être également réalisé. A chaque taxon est attribué un coefficient d’abondance et les taxons identifiés sont répertoriés.
Il s’appuie sur le calcul d’un indice basé sur une formule prenant en considération les
coefficients d’abondances (CV) et les scores trophiques (TS) de chaque taxon. Il se calcule par la formule suivante :
ܯܴܶ ൌ σሺ்ௌൈሻσ ൈ ͳͲ Où :
· TS correspond au score trophique allant de 1 à 10 pour chaque taxon,
· CV correspond au coefficient d’abondance attribué à chaque taxon, exprimé en classe allant de 1 à 9 et
· le coefficient multiplicateur 10 permet d’obtenir un indice MTR variant de 10 à 100.
Plus la valeur est proche de 100 plus la rivière a un faible niveau trophique et plus la valeur est proche de 10 plus la rivière a un fort niveau trophique.
§2. Le Trophie-Index Macrophyten (TIM)
L’Indice Trophique Macrophytique ou Trophie-Index Macrophyten (TIM) (Schneider & Melzer, 2003) est un indice allemand appliqué aux cours d’eau de Bavière en Allemagne. Cet indice est construit à partir d’une valeur bioindicatrice (Iwa) basée sur la valeur trophique de différents
végétaux et de leur indice de tolérance. Il prend en compte la notion d’abondance d’une espèce par un indice de quantité de l’espèce (Qa) mais également de son importance grâce à un indice de poids fonction de la tolérance de chaque espèce (Ga). L’indice comporte sept classes de trophie et se calcule suivant la formule suivante :
ܶܫܯ ൌ σୀଵσܫܹܽ ൈ ܩܽ ൈ ܳܽ ܩܽ ൈ ܳܽ ୀଵ
Avec
· Iwa qui correspond à la valeur indicatrice de l’espèce a,
· Ga indice de poids de l’espèce a et,
· Qa qui représente l’indice de quantité de l’espèce a.
Tout comme le MTR, le TIM nous renseigne sur l’état trophique d’une rivière en la classant d’oligotrophe à polytrophe (1≤ TIM ≤4).
§3. L’indice Biologique Macrophytique en Rivières (IBMR)
En France, la conception d’indices basés sur les macrophytes s’est véritablement développée dans les années 1990. Pourtant, l’utilisation des approches typologiques (Butcher, 1933; Kohler, 1971; Holmes, 1983) et phytosociologiques (Carbiener, et al., 1990) mettaient déjà en avant le lien entre qualité des eaux et groupements aquatiques (Meriaux, 1978; Oberdorfer, 1990; Haury, 1994).
Les premiers indices s’appuyant sur des listes de macrophytes présents sur un site portaient sur des calculs de valeurs moyennes d’indices spécifiques (variant de 1 espèce tolérante, à 10
espèce sensible) des espèces présentes ou d’observation d’écart à la référence (Harding, 1981; Haslam, 1982). Ces démarches ont posé les premiers jalons des méthodes d’évaluation des eaux par les macrophytes mais elles présentaient certaines lacunes comme le manque de pertinence de certaines valeurs de cotes spécifiques et une certaine faiblesse taxonomique (Haury & Peltre, 1993).
La demande des gestionnaires croissante, d’intégrer les végétaux dans les outils d’évaluation a conduit à la conception des premiers indices français. Principalement basés sur les modèles anglo-saxons (Harding, 1981; Holmes, et al., 1999), le premier indice français, l’indice GIS, avait pour objectif de fournir un outil d’évaluation de la qualité de l’eau, de minéralisation et de pH, de
trophie et de milieu physique des cours d’eau (Haury, et al., 1996).
L’indice GIS, basé sur des cotes spécifiques CSi variant entre 0 et 10 reprenant les propositions de Harding (Harding, 1981), prenait en compte la présence/absence des espèces (PA) associé ou non à un coefficient d’abondance-dominance (AD), ou l’ensemble des espèces aquatiques (AQ) ou uniquement les espèces aquatiques sténoèces (AQSt) ou encore les espèces aquatiques et les espèces supra-aquatiques (A+S).
Ainsi, le calcul de l’indice repose sur deux variantes :
· la première sans pondération par les abondances :
ܫ݊݀݅ܿ݁ܩܫܵሺܲܣሻ ൌ σ ܥܵ ൗ ݊ avec pour chaque taxon i la côte spécifique CS.
· la deuxième avec pondération par les recouvrements estimés par les coefficients
d’abondance-dominance (AD) :
ܫ݊݀݅ܿ݁ܩܫܵሺܣܳǡ ܣ ܵሻܣܦ ൌ ሺ ܣܦ ൈܥܵሻ ܣܦ ൘
avec pour chaque taxon i la côte spécifique CS et les coefficients d’abondance-dominance (AD).
L’indice GIS a fait l’objet de diverses applications expérimentales en France et est une adaptation de l’indice anglais MTR à la France. En effet, il prend en compte une plus grande
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diversité d’espèces de macrophytes adaptée au territoire français, les cotes spécifiques attribuées aux espèces résultent d’un croisement d’informations obtenues sur plusieurs écorégions, enfin les deux variantes d’indices permettent d’obtenir des diagnostiques complémentaires. Ainsi, l’indice GIS représente les prémices de l’Indice Biologique Macrophytique en Rivière ou IBMR (Haury, et al., 2002; Haury, et al., 2006).
Dans le cadre de la DCE, l’IBMR a été normalisé sous la référence NF T90-395 en octobre 2003 (AFNOR, 2003). L’IBMR traduit essentiellement le degré trophique global du cours d’eau lié aux teneurs en nutriments (azote, phosphore), ainsi qu’aux pollutions organiques fermentescibles (Haury, et al., 2006). Il dépend secondairement des caractéristiques physiques du milieu comme les intensités de la lumière, les écoulements et la sédimentation (Haury, et al., 2006).
Le protocole de calcul de cet indice se base sur l’observation exhaustive in situ des peuplements
macrophytiques, l’identification des taxons et l’estimation de leurs recouvrements sur une surface donnée (minimum de 100m²) dans deux faciès de courant lentique et lotique. Un prélèvement d’échantillons est fait pour vérification taxonomique, si nécessaire.
Le calcul de la note IBMR est alors réalisé à partir de la liste floristique, considérant les taxons de la liste des 209 taxons contributifs (fournie dans la norme AFNOR, 2003) et des cotes spécifiques (CSi) qui varient de 1 pour les espèces hyper-eutrophes à 20 pour les espèces oligotrophes.
Cette note s’obtient grâce à la formule suivante :
ܫܤܯܴ ൌ σ ܧ݅ ൈ ܭ݅ ൈ ܥܵ݅
σ ܧ݅ ൈ ܭ݅
Où pour une espèce i:
· CSi correspond à la cote spécifique du niveau trophique,
· Ki est le coefficient d’abondance (1 à 5 selon la gamme de recouvrement) et
· Ei représente le coefficient de sténoécie (1 euryèce à 3 sténoèce).
L’IBMR se différencie de l’indice anglo-saxon MTR de par les classes d’abondances proposées
mais également par l’ajout du coefficient de sténoécie. Diminuer le nombre de classe de recouvrement à 5 alors qu’il est de 9 (pour une longueur de 100m) pour le MTR (Holmes, et al., 1999), réduit l’incertitude découlant de la subjectivité des opérateurs sur le terrain. Le coefficient de sténoécie, en plus de la cote spécifique, donne le degré de bio-indication de sensibilité des
taxons à un niveau trophique donné.
L’indice IBMR ne répond pas aux exigences de la DCE, puisqu’il ne permet pas le calcul d’écart à la référence (EQR). Ainsi, il doit évoluer pour y répondre. Le travail commencé en 2011 par l’IRSTEA, devrait aboutir en 2016 (REEE 2016) à une proposition de notes indicielles de référence par type de cours d’eau. L’EQR correspond au ratio entre note observée et note de référence, est compris entre 0 et 1. Ces valeurs seront également converties en classe de qualité écologique.
Outre l’évolution des indices, la mise en place de la DCE a soulevé différentes problématiques :
· le recensement et l’évaluation de toutes les perturbations par les outils biologiques existants,
· la nécessité d’harmonisation des outils mis en place entre les différents pays européens et,
· les incertitudes liées à ces différents indices.
Des éléments de réponses sont apportés dans la section 3.